銅尾礦庫土壤修復效應及周邊植被恢復模式研究

包揚 ，蘇德 ，楊巍 ，趙艷華

（1. 中國環境科學研究院, 北京 100012；2. 國家環境保護區域生態過程與功能評估重點實驗室, 北京 100012）

礦產資源開采為社會帶來巨大經濟效益的同時，也嚴重破壞了當地的生態環境，造成一系列土壤、地下水污染，植被群落退化，農牧業破壞等問題[1]。植被修復作為礦區土壤污染治理和生態恢復最經濟的方法[2]，要求在對礦區植物多樣性和群落特征進行調查分析的基礎上，篩選相應的富集、耐受植物[3]，據此針對土壤的理化性質采取不同的生態修復方法，運用ArcGIS繪制營養元素和污染元素的空間分布狀況[4]，進行修復效果檢驗，并結合AHP層析分析法構建適用于該礦區的評價指標體系，最終為礦區的生態恢復提供參考。

1 研究區概況

山西省南部某銅尾礦庫位于中條山礦帶，其礦產資源極其豐富，約儲存銅金屬330萬t，主要包括黃銅礦、斑銅礦、藍銅礦[5]。該尾礦庫有效庫容8500萬m3，占地面積約68萬m2，尾礦庫及周邊土地劃分為撂荒地濕地、撂荒地、撂荒地工業用地，農田廢棄地和綠地，由于往年開采形成以重金屬Cu為主要毒害的原生裸地，其土壤中包含大量硫化物及有毒物質，不但嚴重破壞周圍生態環境，甚至通過空氣和食物傳播威脅到當地居民生命安全[6]。

目前該尾礦庫下游約存在生活居民300戶，且存在農田、鐵路及公路設施。該區域屬于暖溫帶半濕潤大陸性季風氣候，夏季雨水充足，年平均降水量約780 mm，導致尾礦庫中重金屬元素通過地表徑流和大氣降雨方式流經地表，從而對下游居民生產生活和交通運輸產生威脅[7]。故針對該銅尾礦庫及周邊范圍內的土壤進行修復，并進行植被恢復模式的相關研究具有一定的現實意義，同時可為類似礦區提供參考。

2 研究方法

2.1 樣本調查

本次調查主要針對尾礦庫及周邊15 km2范圍內的植物種類、群落進行調查。首先按計劃對研究區范圍內的喬木、灌木和地被進行種類調查。以農田廢棄地邊界為起點，采用經典樣方法共設置36個20 m×20 m的調查樣方，并在每個樣方內再分別設置10個2 m×2 m的草本樣方和10個1 m×1 m的灌木樣方[8]。其中需要注意的是在設置調查樣方時應盡量選取無明顯中斷且表現均勻的群落片段，并且應每隔10 m在樣線上設置一樣方，分別調查并記錄樣方范圍內的喬木、灌木、草本植物的種名、數量、高度、多度等數據，參照《中國植被》[9]對研究區范圍內的喬木、灌木、草本進行劃分，最后進行植物群落多樣性分析。

2.2 多樣性計算

針對銅尾礦庫周邊植物多樣性進行調查時，適用于α多樣性分析[10]，即區域均勻的生境內植物數目多樣性計算，其具體計算公式如下：

式中：D表示植物多樣性；S表示植物群落中的種類總數；N表示調查到植物種類的個體數量。

通過對研究區范圍內植物進行樣本調查可知，研究區存在植物共計36科80屬127種植物，其中主要以菊科、豆科、禾木科和松科為主。植物群落分布呈現為灌草-喬灌草，主要為6種喬木和11種灌草植物，由于該區域地勢高，灌草種類多而喬木種類偏少，且植物耐旱性、抗逆性強。根據調查結果結合式（1）計算灌草層多樣性系數為2.36，喬木層多樣性系數為1.67，這說明在該銅尾礦范圍內灌草層比喬木層植物豐富度更高。

2.3 重要值計算

重要值是對于研究區群落的一個定量指標，用于表征植物在群落中的相對重要值，主要通過相對頻度、相對多度、相對顯著度和相對蓋度對灌草和喬木層進行計算[11]，計算公式如下：

式中：d表示某個種的株數；f表示頻度；p表示斷面積；c表示蓋度。

針對灌草和喬木層進行重要值計算時采用以下公式：

根據多樣性分析可知研究區灌木數量最多，其高度范圍達10～120 cm，其中玉米和向日葵層高為60～120 cm，苜蓿和茼蒿高為20～100 cm，雛菊和草高度較低，主要構成研究區植物灌草層群落。根據式（2）計算該區域灌草層重要值見表1，其中占據主導優勢的是玉米和苜蓿，其重要值分別達50.67、47.22；其次茼蒿和雛菊的重要值分別達32.66、31.08，構成研究區群落重要植物，而其他植物重要值均小于30，屬于不穩定植物。

表1 研究區群落特征Table 1 Community characteristics in the study area

3 土壤修復效應分析

目前研究區內仍存在大量植物生長緩慢甚至死亡的現象，土壤物理結構差且銅污染嚴重，環境恢復困難，故確定研究區修復方法并采用相關重建技術進行生態恢復，從而提高植物成活率。

3.1 土壤修復方法

土壤質量的評價因子主要包括土壤物理性質、化學性質和污染物三者共同反映[12]。根據以往現場測試數據中土壤容重值偏高，針對其改良物理性質方法采取土壤松土和合理深翻，在局部嚴重區域更換1 m深度表土層的客土覆蓋，并利用常年植物進行固土降溫的植物覆蓋，從而有效避免土壤板結及次生鹽堿化現象，改良土壤的通氣情況；根據以往現場測試數據中土壤pH值呈現弱酸性，改良化學性質方法采取在化學性質差的區域集中種植豆科植物以提高土壤肥力[13]，需要注意的是在選擇豆科植物時應盡量選取落葉多且常年生長的種類，如大豆、蘋果、甜菜等；對于污染元素的改良主要采用重度污染區域集中種植紅三葉來減少土壤中污染元素的分布[14]。

3.2 土壤物理性質分析

對于研究區36個采樣方中點區域土壤分別采集深度0～20 cm、20～40 cm、40～60 cm的表層土壤，在取樣完成后對樣品做風干處理，在除去植物器官后過100目篩并密封備用，將樣品三等分，采用環刀法測定土壤樣品的容重、毛管孔隙度和非毛管孔隙度，采用烘干法測定土壤樣品的含水量，最后取三次實驗結果的平均值。

對實驗數據運用SPSS 22.0軟件進行單因素方 差檢驗，并結合五年前的現場測試結果進行對比分析，其結果見表2。

表2 土壤物理性質統計Table 2 Statistics of soil physical properties

根據對比結果可知，改良前后土壤容重降低說明通過增加群落物種的多樣性使土壤板結狀況得到緩解；毛管孔隙度降低而非毛管孔隙度增大說明研究區內植物群落喬木、灌本、草本搭配較為合理，充分利用生態位從而有效增加土壤的疏松程度；含水量增加說明提高植物群落覆蓋率可有效改善土壤肥力。綜上說明采取松土、深翻、客土和植物覆蓋改善土壤物理性質的可行性。

3.3 土壤化學性質分析

此次樣品采集與分析物理性質時類似，對36個采樣方分別采集深度0～20 cm的表層土壤，進行風干、除器官、過0.15 mm篩等操作后密封備用，將樣品三等分，主要測定土壤中以下營養元素和污染元素：測定有機質時采用重鉻酸鉀容量法，測定全磷時采用X-射線熒光光譜法，測定速效磷和速效鉀時采用電感耦合等離子體發射光譜法，測定全氮時采用凱氏-容量法，測定堿解氮時采用容量法，測定有效硫時采用燃燒-碘量法，測定酸堿度時采用離子選擇性電極法，測定污染元素銅、鎘、鉛、鎳、鋅時采用電感耦合等離子體質譜法，測定鉻采用X-射線熒光光譜法，測定砷、汞時采用氫化物-原子熒光光譜法[15]，采用烘干法對土壤進行處理，最后取三次實驗結果的平均值。根據實驗結果，運用SPSS 22.0軟件對上述各測試指標進行描述性分析，其具體結果見表3。

由表3可知，研究區內營養元素氮、磷、鉀元素含量較豐富，其均值超過100 mg/kg，而污染元素中主要以銅為主，均值達105 mg/kg，且較高的標準差說明上述元素在空間分布上不均勻，差異性較大；有機質、有效硫、速效磷的變異系數大于1，具有較強的變異性，而其他營養元素和污染元素屬于中等變異。為直觀明確研究區土壤元素的空間分布，運用ArcGIS 10.2軟件繪制上述營養元素和污染元素的分布狀況，見圖1、2。

表3 研究區測試指標統計Table 3 Statistical table of test indicators in study area

根據圖1營養元素空間分布并對比修復前測試數據可知，修復后pH值略有增高但仍呈現弱酸性，且偏高區域主要集中在采場及排場附近，分析原因主要是Cu2+易與大氣和土壤水中H+結合形成氫氧化銅固體從而呈現弱酸性；修復后有機質含量6.8125明顯高于修復前水平，說明種植落葉多的植物通過地表分解產生有機質，增加的根際微生物促進土壤中有機質含量上升；全氮、全磷作為植物生長和新陳代謝的主要營養物質，在修復后水平較之前增加范圍達12%～17%，說明在研究區采用種植豆科植物來提高土壤肥力的可行性；堿解氮、速效磷、速效鉀含量增高的原因在于研究區植物群落覆蓋率較高，且修復時種有落葉植物，從而使得植物與土壤進行不斷的物質能量交換，說明種植豆科植物改善土壤化學性質的可行性。

圖1 營養元素空間分布狀況Fig.1 Spatial distribution of elements

根據圖2和修復后數據對比可知，該礦區污染元素主要以銅元素為主，在采用紅三葉進行銅污染修復時，重度污染區域的銅元素水平由三年前的15.84～618.49 mg/kg減少至12.25～425.18 mg/kg，其極小值變化不明顯，而極大值銳減幅度高達31.22%，且均值由157.7538 mg/kg減少至105.3326 mg/kg，增幅約為-33.12%，說明集中種植紅三葉對于銅元素的污染處理具有良效。但由于地理位置、土壤條件等多因素影響，該影響程度仍需進一步考量。

圖2 污染元素空間分布狀況Fig.2 Spatial distribution of pollution elements

4 生態修復評價

4.1 金屬污染評價

由于土壤中金屬污染常表現為綜合污染，故對于土壤樣品中不同污染物運用內梅羅指數法[16]進行金屬污染評價更加全面具體，其計算如下：

式中：PN——土壤綜合污染指數；

(Ci/Si)max——單項污染指數的最大值；

(Ci/Si)ave——單項污染指數的平均值。

運用式（4）對礦區范圍36個樣方內720個土壤樣品的銅、鎘、鉛、鎳、鋅、鉻、砷、汞共計八種金屬元素進行計算，其結果見表4；并參照國家土壤環境質量標準(GB 15618—2018)[17]劃分樣品污染等級程度，其具體結果見表5。

表4 金屬污染評價結果/%Table 4 Evaluation results of metal pollution

表5 研究區污染程度Table 5 Pollution degree in the study area

根據計算結果可知，礦區范圍內以銅污染尤為嚴重，其綜合污染指數3.654達重度污染；其次為鎘、鎳、鋅、鉻，其污染指數在1.2～1.5范圍內，達輕度污染；汞元素達輕微污染而其他元素均處于安全水平，且研究區土壤中15.14%的樣品已達重度污染，嚴重威脅當地生態環境，急需進一步進行生態恢復。

4.2 生態恢復評價

依據土地利用總體規劃、土地復墾耕地優先、綜合效益優先、土地可持續利用等原則，結合前述的樣品調查結果，構建包含目標層、準則層、因素層、指標層的礦區生態修復適宜性評價指標體系，運用AHP層次分析法[18]，結合目標層、準則層、因素層和指標層構建各層級相互影響的遞階層次模型，根據重要程度對各評價因子建立判斷矩陣并以1～9進行賦值，采用和積法和方根法計算判斷矩陣的最大特征向量進行層次單排序，最后將層次單排序的計算結果綜合得出對更上一層次的優劣順序，從而得出各評價指標權重見表6。

表6 土地利用與生態修復適宜性評價指標權重Table 6 Land use and ecological restoration suitability evaluation index weight table

4.3 周邊植被恢復模式

根據宜耕、宜林、宜草三個評價方向劃分4個適宜等級，通過分析土壤與植被調查結果，確定各評價指標的數值范圍，綜合考慮《土地復墾質量控制標準》[19]要求和4個適宜等級，確定各評價指標的評價標準，結合內梅羅污染指數評價結果和ArcGIS 10.2將各評價指標進行空間分布疊加，按照指標權重進行計算，得出各評價指標的指數和值，按照《土地復墾質量控制標準》得出每個單元的適宜性評價等級，見圖3。通過圖3可看出，在采場和排土場區域適宜種草，在研究區西部區域更適宜發展林地，而南部和東部區域更適宜耕種，在今后生態恢復過程中應因地制宜采取更加具有生態效益和經濟效益的恢復模式。

圖3 生態適宜性評價結果Fig.3 Results of ecological suitability evaluation

5 結論

（1）該銅尾礦范圍內灌草層的植物豐富度高于喬木層，且群落內重要植物以玉米、苜蓿、茼蒿和雛菊為主。

（2）通過松土、深翻、客土和植物覆蓋的方式可明顯改善礦區土壤的物理性質，種植落葉多且常年生長的豆科植物顯著提高了礦區土壤有機質、全氮、全磷、堿解氮、速效磷、速效鉀等營養物質含量。

（3）研究區主要以銅污染為主，達重度污染，通過種植紅三葉可明顯改善土壤中銅元素含量。

（4）研究區范圍內采場和排土場宜草、西部區域宜林、南部和東部區域宜耕，在今后生態恢復中應因地制宜采取相應的恢復模式，同時滿足生態和經濟要求。